Мінеральні добрива в агроекосистемах та особливості їхнього впливу на довкілля

Курсова робота

з агроекології

На тему «Мінеральні добрива в агроекосистемах та особливості їхнього впливу на довкілля»

Зміст

1. Сучасні тенденції використання мінеральних добрив у світі та в Україні

2. Негативний вплив мінеральних добрив на компоненти агроекосистеми

3. Агроекологічна характеристика основних видів мінеральних добрив

4. Агроекологічна оцінка нових видів мінеральних добрив

5. Екотоксикологічні, гідрохімічні та агрохімічні методи оцінки мінеральних добрив

Висновки та пропозиції

Список використаної літератури

1. Сучасні тенденції використання мінеральних добрив у світі та в Україні

Вплив різних чинників на врожайність сільськогосподарських культур за оцінками спеціалістів США, оцінюється так: добрива – 41%; гербіциди – 15–20; властивості ґрунту – 15; гібридне насіння – 8; зрошення – 5; інші фактори – 11–16%.

Мінеральні добрива набули поширення наприкінці XIX ст. До того часу, в основному, застосовували органічні добрива, попіл, природні туки. У дореволюційній Росії тукову промисловість було представлено невеликими суперфосфатними заводами; азотних і калійних добрив практично не виробляли. 1913р. було виготовлено 17 тис т мінеральних добрив, що за рівнем забезпеченості ріллі становило 0,2lкгNPK.

Вцілому рівень застосування мінеральних добрив коливався і залежав від економічних та екологічних вимог. Нині у США вносять 208 кг/га, Німеччині – 238, Великобританії – 365, Франції – 277 кг/га NPK. Перше місце у світі з виробництва і використання мінеральних добрив посідає Китай: виробляє – 27 582 тис т, а використовує – 36 500 тис т.

кг/га

Динаміка застосування мінеральних добрив в Україні збігається з основними світовими тенденціями. За періоди з 1966–1970 pp. по 1986–1990 pp. обсяг внесення мінеральних добрив зріс у 3,2 раза, а починаючи з 1992 р. у зв'язку з економічними труднощами він зменшився у 2,2 раза, що не відповідає науково обгрунтованій потребі (рис. 1), і неминуче призводить до зниження родючості ґрунтів і продуктивності сільськогосподарських культур.

Починаючи з 1999 p., рівень виробництва мінеральних добрив в Україні дещо зріс. За даними Держкомстату, у 1998 р. він становив 1935,9 тис т, у 1999 р. - 2319,3, у 2000 р. - 2304,6 тис т. Проте, значну частину вироблених добрив експортували в Турцію, Індію, США, В'єтнам. У свою чергу, Україна імпортувала добрива з-за кордону на суму 5852 тис дол., що не перекривало експорту і не могло забезпечити необхідного рівня застосування мінеральних добрив у сільськогосподарському виробництві. 2001 р. рівень виробництва мінеральних добрив в Україні знизився до 2228, 4 тис т, що пов'язано із зниженням світових цін на мінеральні добрива, а також з проведенням антидемпінгових розслідувань проти українських добрив.

Рис. 1. Потреба і фактичне використання мінеральних добрив в Україні, тис т (В. В. Медведєв, М. П. Лісовий, 2000 p.):

1.– потреба;2.– фактичне використання

Промисловість часто пропонує в якості добрив побічні продукти виробництва, обґрунтовуючи це певною кількістю елементів живлення. Дефіцит мінеральних добрив останніми роками і невисока собівартість таких відходів сприяє їхньому активному використанню у сільськогосподарському виробництві. Інший шлях розв'язання проблеми – імпорт сировини. Так, для виробництва фосфорних добрив 1995 р. було запропоновано імпортувати туніські, алжирські, марокканські, ізраїльські фосфорити, ціни на які були у 1,5 раза нижчими за російські, але з неприпустимо високим вмістом токсичних домішок, зокрема кадмію.

Нестача мінеральних добрив з одного боку, і використання неякісних високобаластних видів, з іншого, потребують розв'язання комплексної проблеми: забезпечити сільське господарство України достатньою кількістю мінеральних добрив і попередити можливі негативні наслідки їхнього застосування забороною використання низькоякісних видів.

2. Негативний вплив мінеральних добрив на компоненти агроекосистеми

Вплив мінеральних добрив на кислотно-основні властивості ґрунту.

В основі негативного впливу мінеральних добрив на кислотно-основні властивості ґрунту лежить процес біологічного окислення азоту й утворення кислот (у прикладі з сульфатом амонію – HNO3 і H2SO4). У ґрунті кислоти нейтралізуються, вступаючи у взаємодію з бікарбонатами ґрунтового розчину і катіонами вбирного комплексу:

Са2+ + 2HN03 -> Н2+ + СаС12

Са2+ + H2SO4 -> Н2+ + CaSO4

Через деякий час у ґрунтовому вбирному комплексі, крім Н+ з'являється обмінний Аl3+, кількість якого з часом збільшується доки не сягне рівня обмінної кислотності. Це явище пов'язано з процесами трансформації поверхневих шарів кристалічної решітки алюмосилікатів – найрозповсюдженіших мінералів, які становлять близько 85% маси земної кори. На сколі кристалу (наприклад каолініту) утворюються надлишкові від'ємні заряди, що утримують обмінні катіони. Під дією на таку часточку кислих водних розчинів, катіони основ Ме+ витісняються і заміщаються на іони Н+. Однак, іони Н+ мають доволі малий радіус і порівняно легко мігрують у внутрішні шари решітки, де вони можуть реагувати з групами ОН, утворюючи молекули Н2О, або з киснем, що призводить до появи стійкої групи ОН-. У результаті таких реакцій іон А13+, що займав центральне місце в алюмогідроксильному октаедрі, перетворюється на іон А1(ОН)2+ (або А1(ОН)2+), зв'язаний з решіткою лише електростатичними силами, тобто іонним зв'язком, хоча просторово і займає ще попереднє положення. Подальша дія катіонів іншого роду витісняє іон алюмінію у розчин.

Підвищений вміст рухомих сполук алюмінію має для рослин істотне значення: за їхньої наявності утворюються важкорозчинні фосфати алюмінію, фосфор яких при старінні і кристалізації осадів стає малодоступним рослинам. Крім того, алюміній токсичний для багатьох рослин; вже при концентрації у розчині 2 мг/л А1 спостерігають різке погіршення розвитку кореневої системи, порушується вуглецевий, азотний, фосфатний обмін у рослинах. Вищі концентрації алюмінію призводять до різкого зниження врожаю зернових культур і навіть їхньої загибелі.

Різні види рослин і навіть різні сорти одного виду можуть значно вирізнятися за здатністю вбирати й реагувати на алюміній. У більшості рослин початкові симптоми токсичної дії алюмінію виявляються у кореневій системі. Вважають, що алюміній гальмує надходження поживних речовин до рослин і порушує співвідношення між катіонами та аніонами. Надлишок його негативно впливає на поділ клітин, змінює властивості цитоплазми та клітинних стінок, осаджує нуклеїнові кислоти. Токсична дія алюмінію часто пов'язана з надлишком ВМ, доступних рослинам на кислих ґрунтах. На думку Ф. Топольного і О. Ге-левера (2001 p.), токсичність алюмінію щодо рослин проявляється лише за умови нестачі у ґрунтовому розчині заліза. Такі умови можуть складатися, коли залізо переходить у недоступну рослинам двовалентну форму, і тоді рослини за аналогією поглинають алюміній, що й призводить до їхнього пригнічення. С. Зони, А. Травлєєв (1992 р.) вказують, що рухомий алюміній може інгібувати не лише розвиток рослин, а й діяльність мікрофлори ґрунту. При цьому алюміній особливо токсичний для бульбочкових бактерій Rhizobium.

У кислих ґрунтах (рН<6,5) рухомість таких елементів як Zn, Mn, Cu, Fe, Co, В та ін. значно збільшується. Вплив мінеральних добрив на геохімічні властивості ґрунтів проявляється не стільки у привнесенні низки елементів-забруднювачів, скільки у зміні особливостей міграції окремих груп ВМ, що зумовлює їхню рухомість. Мінеральні добрива істотно змінювали фізико-хімічні властивості ґрунту – кислотність, вміст рухомих фракцій гумусу, рухомих алюмінію і заліза, які контролюють рухомість металів, а не їхній вміст.

Змінюючи реакцію ґрунтового розчину, мінеральні добрива призводять до підвищення рухомості токсичних елементів і опосередковано діють на процеси переходу їх у рослини: зниження рН водної витяжки з 6,5 до 4,0 підвищує забруднення рослин токсичними елементами з 4 до 20 разів. Найактивніше надходження ВМ із ґрунту в рослини відбувається за кислої реакції ґрунтового розчину, що підтверджується результатами досліджень, проведених у тривалих дослідах з Cd, Pb, Ni, Cr, на різних ґрунтових відмінностях. Вапнування і внесення у ґрунт інших природних сорбентів дає змогу активно впливати на ці процеси. Але підвищення рН з метою зниження вмісту ВМ (зокрема кадмію) у продукції рослинництва ефективне не для всіх видів рослин. Ю. Алексєєвим і Н. Вялушкіною (2002 р.) було встановлено, що вапнування призводило до надходження кадмію у рослини ячменю і бобових культур.

Серед традиційних мінеральних добрив, які можуть активно впливати на кислотно-основні властивості ґрунту, найбільшою активністю характеризуються азотні, серед яких ті, що зміщують рівновагу ґрунтового розчину в бік: підкислення – аміачна селітра NH4NO3, аміак рідкий NH3, аміак водний NH4OH, сульфат амонію (NH4)2SO4, сульфат амонію-натрію (NH4)2SO4+Na2SO4, хлористий амоній NH4C1, сечовина (карбамід) CO(NH2)2; підлуження – натрієва селітра NaNO3 (16% N), кальцієва селітра Ca(NO3)2-3H2O (17,5% N).

На кислотно-основні властивості ґрунту, хоча і меншою мірою, впливають також калійні і фосфорні добрива. Серед калійних добрив на першому місці калімагнезія K2SO4 MgSO4; на другому – K2SО4 і на третьому – КС1. Калійні добрива, де присутній іон SO42~, спричиняють збільшення розчинності алюмінію й обмінна кислотність зумовлена саме його вмістом. Фосфорні добрива здебільшого мало впливають на зміну кислотно-основних властивостей ґрунтів – вони здатні спричиняти лише слабке підкислення (суперфосфати), або дещо знижувати кислотність грунту (преципітат, мартенівський шлам, знефторений фосфат, фосфоритне борошно).

Забруднення полютантами верхніх шарів ґрунту внаслідок застосування мінеральних добрив.

Важкі метали. Хоча наявність у мінеральних добривах домішок ВМ є фактом встановленим, але інформація щодо забруднення ґрунту цими елементами в результаті застосування мінеральних добрив носить дещо суперечливий характер.

Людина, що знаходиться на вершині трофічного ланцюга може одержувати продукти з концентрацією токсикантів у 100–10 000 разів вищою, ніж у ґрунті, а період напіввиведення дорівнює сотням років (Cd – 110, Zn – 510, Cu – 1500, Pb – кілька тисяч років). Щороку з мінеральними добривами вноситься 2150 кг кадмію. Крім того, добрива, змінюючи агрохімічні властивості грунту, можуть впливати на рухомість ВМ у ґрунті та надходження їх у рослини.

Поступово нагромаджено дані, які свідчать, що при систематичному застосуванні добрив спостерігають тенденції до підвищення валового вмісту ВМ, на фоні чого відбувається істотне збільшення кількості їхніх рухомих сполук у грунті. Як правило, внесення азотних добрив призводить до підвищення рухомості Mn, Fe, Zn, Cd у ґрунтах і практично не змінює рухомості Сu і Ni, a рухомість РЬ при цьому знижується. Фосфорні добрива зменшують рухомість ВМ у ґрунті в результаті утворення важкорозчинних фосфатів металів. Калійні добрива менше, ніж азотні і фосфорні впливають на зміну рухомості металів.

Фтор. Низкою досліджень показано, що внаслідок тривалого застосування мінеральних добрив у ґрунті відбувається інтенсивне нагромадження фтору. З фосфорними добривами у ґрунт надходить 2– 12 кг/га фтору на рік: при внесенні 60 кг/га Р2О5 у вигляді суперфосфату до ґрунту може надійти 6–8 кг фтору; внесення 40 кг фосфору у вигляді амофосу супроводжується внесенням 7 кг/га фтору; з кожною тонною фосфоритного борошна – 19–37 кг фтору. Слід зазначити, що застосування фосфорних добрив призводить не лише до підвищення загального вмісту фтору у ґрунті, але й до швидкого нагромадження фтору безпосередньо доступного рослинам, яке, може становити 90%, порівняно з контролем.

Іони фтору, що надходять у ґрунт, доволі енергійно вбираються твердою фазою. Механізми вбирання залежать від хімічних властивостей грунту. У карбонатних ґрунтах та ґрунтах, збагачених розчинними кальцієвими і магнієвими солями, основним механізмом є утворення важкорозчинного CaF2. У кислих безкарбонатних ґрунтах відбувається аніонний обмін і комплексоутворення з хемосорбцією фторидів на поверхні оксидів та гідроксидів А1 і Fe. Високі концентрації фторидів призводять до істотних змін хімічних властивостей ґрунту. Встановлено, що під їхньою дією знижується кислотність або підвищується лужність ґрунту, зростає вміст водорозчинної органічної речовини, знижуються окисні потенціали, відбувається мобілізація сполук заліза та марганцю. Усе це негативно відбивається на показниках біологічної активності ґрунтів.

Вміст обмінних основ у ґрунті (сума Са і Mg) зменшився на 50%, вміст водорозчинної органічної речовини ґрунту збільшився у 900 разів.

Хлор, У підвищених кількостях хлор негативно впливає на сільськогосподарські рослини. Характер його дії проявляється у зниженні кількості хлорофілу у листі, інтенсивності фотосинтезу, погіршенні водного режиму і транспірації. Хлор має високу здатність до горизонтальної та вертикальної міграції, поряд з цим він може рухатися з висхідними токами води. Негативна дія хлору найбільше проявляється на піщаних ґрунтах, які мають підвищену кислотність. На дерново-підзолистих грунтах в орному шарі при внесенні калійних добрив, що містять хлор, вміст цього елемента може зростати на 60–290% залежно від виду культури, умов зволоження та інших факторів.

Радіонукліди. Мінеральні добрива, що містять фосфор, можуть призводити до збільшення у землях сільськогосподарського використання хімічних елементів, які мають природну радіоактивність. Відомо, що у деяких штатах США концентрація урану-238 у ґрунтах за 80 років застосування фосфорних добрив збільшилася удвічі. Подібне явище спостерігали також у Німеччині, де на окультурених ґрунтах вміст природнорадіоактивних елементів (урану і радію) на 6–9% вище, ніж на неокультурених. У ґрунт з простим суперфосфатом надходить значна кількість стабільного стронцію.

ВБ

Вертикальна і горизонтальна міграція біогенних елементів та токсикантів. Використання мінеральних добрив може істотно змінювати біогеохімічний колообіг речовин, що нерідко призводить до загострення екологічних проблем, у тому числі зумовлених станом підземних та поверхневих вод. Основні джерела забруднення природних вод – промислові підприємства (близько 50%), сільськогосподарські об'єкти (25), комунальне господарство (14) і змішане забруднення (11%). За даними Й. Гриба, М. Клименка, В. Сондак (1999 p.), питома вага поверхневого стоку за лімітуючих джерел забруднення з сільськогосподарських угідь становить 0,25 од., в тому числі токсичних речовин – 0,40, з урбанізованих територій – 0,12 од. У Швеції понад 70% азоту і 50% фосфору надходить у водоймища з сільськогосподарських угідь; у США знайдено високі концентрації азоту (10 мг/л) у річках, що протікають через аграрні райони; У Німеччині 54% азоту надходить у водоймища з сільськогосподарських угідь, 24 – з промисловими скидами і лише 22% – з побутовими стоками. До речовин, що являють загрозу природним водам, належать біогенні елементи і передусім сполуки азоту, а також ВМ, фтор, хлор та ін. Біогенні та токсичні елементи у природні води можуть надходити внаслідок як горизонтальної, так і вертикальної міграції.

Контроль і запобігання цим процесам нині є важливим завданням.

Вертикальна міграція. Вважають, що одним з небезпечних видів забруднення водних джерел є забруднення сполуками азоту

Допустима доза азотних добрив, що убезпечує ґрунтові води – 120 кг/га. Ця доза відповідає даним багатьох агрохімічних експериментів.

Нітратний азот здатний вимиватися з інфільтраційними водами на значну глибину. близько 10 м з максимумом нагромадження на глибині 2–4 м.

Вимивання з ґрунту калію, залежить від типу ґрунту, водного режиму грунту, резервів калію у ґрунті, процесів мобілізації та фіксації калію. Максимальне вимивання калію при внутрішньоґрунтовій міграції на різних типах грунтів безпосередньо з калійних добрив становило 21–30 кг/га, а відносна величина – 21– 25% внесеної дози. Виявлено, що калію вимивається менше, ніж Са2+ і Mg2+ і більше, ніж Na+ і NH4+, а вимивання аніонів, з якими мігрують катіони, підпорядковано такій залежності Сl- > SO42~ > NO3- > РО43~.

Мінеральні добрива впливають на вертикальну міграцію токсичних елементів, але кількісні параметри цього процесу практично не вивчено.

Горизонтальна міграція. Переміщення речовин з водними потоками – найголовніший механізм горизонтального перерозподілу хімічних речовин у агроландшафті. Серед усіх видів горизонтальної міграції найбільшого значення в обміні речовин набули процеси поверхневого водного стоку. Останні 20 років надходження біогенних речовин з поверхневим стоком у водосховища Дніпра збільшилося удвічі. При цьому частка сільгоспугідь у надходженні загального азоту становить 70%, мінерального фосфору – 36%. Внаслідок виносу добрив формується 11% річного стоку хлоридів, 3 – сульфатів, 8 – натрію, калію, 7 – нітратів, 11 – нітритів, 8% – фосфатів. Більшість басейнів малих річок, особливо в зоні Лісостепу і Степу України, продовжують зазнавати доволі великого антропогенного навантаження в результаті сільськогосподарського виробництва.

Загальна площа сільськогосподарських угідь України, що підпадає під вплив водної ерозії становить 13,9 млн га (32% усієї площі). Найбільші площі еродованої ріллі – в східних областях України (65–86%); найменші – в Поліссі (близько 30%).

Дерново-підзолисті й сірі лісові орні ґрунти характеризуються такими середніми значеннями вимивання: N~ NO3 - 10-30 кг/га на рік, Са - 140-180, Mg - 25-40, К - 10-20, Р2О5 – 0,4–1,0, S-SO4 – 40–60. Винос біогенних речовин із сільськогосподарських угідь з поверхневим стоком при внесенні 1 кг д.р. мінеральних добрив на 1 га подано у Таблиці 1.

Спосіб внесення	Азот	Фосфор
Восени під оранку	0,010	0,0013
поверхнево	0,085	0,0310
поверхнево по мерзлому ґрунту	0,216	0,0510
Навесні по талому снігу	0,866	0,5940

Зміни якісних та кількісних характеристик біоти ґрунту. Значення ґрунтової біоти – виконує функцію детоксикації різних сполук, які надходять у ґрунт і впливають на стан довкілля. Ґрунтово-біотичний комплекс (ҐБК) представлено вагомою (за масою) і різноманітною (за складом) групою організмів. Органічна речовина грунту містить: мертву органічну речовину (85%), корені рослин (1%) та едафон (5%). До структури едафону входять: бактерії і стрептоміцети (40%), гриби і водорості (40%), дощові черв'яки (12%), інша мікрофауна (5%) і мезофауна (3%). 1 г ґрунту містить 3–90 млн бактерій, 0,1–35 млн стрептоміцетів, 8–1000 тис водоростей, 1,5–6 млн простіших. Під впливом мінеральних добрив іноді спостерігають активізацію ґрунтової мікробіоти, але це явище негативно змінює рівновагу ґрунтової системи, втрачається гумус, знижується його стабільність. Так, із збільшенням доз добрив у дерново-підзолистому важкосуглинковому ґрунті зменшувався процентний вміст целюлозоруйнівних бактерій – з 79 до 29%, у дерново-підзолистому легкосуглинковому грунті – з 60 до 5%. У сіроземно-луговому ґрунті у спільноті мікроорганізмів, які використовують мінеральний азот, збільшилася чисельність і відсотковий вміст стрептоміцетів з 10 до 90%, на дерново-підзолистому легкосуглинковому – з 18 до 64%, на чорноземному ґрунті – з 17 до 85%. На дерново-підзолистому супіщаному ґрунті під впливом тривалого застосування мінеральних добрив спостерігали збільшення чисельності грибів на 23–66% порівняно з контролем. При застосуванні мінеральних добрив спостерігали домінування бактерій роду Pseudomonas і повне зникнення родів Brevibacterium, Moraxella, Alcaligenes, Enterobacteraceae, але водночас виявлено збільшення чисельності грибів роду Trichoderma, Cladosporium, Fusarium, зменшення популяції ґрунтових черв'яків (Eseniafetidd) на 12– 24%, що спричинено підвищенням кислотності ґрунту.

Наслідком горизонтальної і вертикальної міграції біогенних елементів та токсикантів є не лише забруднення природних вод і погіршення їхніх санітарно-гігієнічних показників, але й активізація процесів евтрофікації. Міжнародна комісія з цього питання дійшла висновку, що розсіяні (дифузні) джерела відіграють важливішу роль у їхньому забрудненні біогенними елементами, ніж сконцентровані у межах одного об'єкту. До дифузних джерел забруднення належать мінеральні добрива, внесені на сільськогосподарські угіддя.

Найрозповсюдженішим проявом евтрофікування водоймищ є цвітіння води. Воно властиве всім гіпертрофним водоймам і зумовлено масовим розвитком синьо-зелених ціанобактерій, які продукують токсини. Токсини синьо-зелених ціанобактерій належать до високотоксичних природних сполук, які діють на центральну нервову систему, а також порушують вуглеводневий та білковий обмін.

Токсична дія вод евтрофікованого водоймища може бути зумовлена також нагромадженням нітратів і нітритів. У період активної життєдіяльності та після відмирання водорості поповнюють водоймище значною кількістю азотвмісних речовин, у тому числі й біологічно активними амінами. Останні, при взаємодії з нітратами і нітритами утворюють висококанцерогенні нітрозаміни. Ще одним фактором ризику при використанні евтрофікованих водоймищ є зміна природних умов життя збудників і переносників деяких захворювань (шистоматоз, описторхоз, трипаносомоз), а також створення умов для розвитку проміжних форм збудників та переносників паразитарних захворювань.

Мінеральні добрива, що внаслідок горизонтальної міграції надходять у водоймища, певним чином впливають на гідробіонти. Так, дослідженнями Е. Щербаня, І. Коновця, О. Арсана (2000 р.) було встановлено, що медіальна летальна концентрація (ЛК50) амонійного суперфосфату (Алжир) для D. magna через 24 год дорівнювала 2,01; а через 96 год – 0,97 г/л. Концентрація суперфосфату 500 мг/л у гострих дослідах для С. qfflnis виявилася летальною, вона впливала на тривалість життя церіодафній, на ембріональний розвиток та розмноження. Концентрація суперфосфату 250 мг/л була сублетальною, оскільки порушувала функцію розмноження церіодафній, а при погіршенні умов середовища могла бути і летальною.

Вплив мінеральних добрив на гігієнічну якість сільськогосподарських культур. Ю. Алексеєв ще 1978 р. писав, що застосування мінеральних добрив без урахування вмісту макро- і мікроелементів у ґрунті може призвести до прихованих форм ендемій, у результаті створення екстремальних умов для проявлення дефіциту деяких елементів, необхідних для функціонування організму. Так, високі дози азотних добрив знижують вміст міді у травах до критичної межі, що може супроводжуватися виникненням анемії, захворюваннями кісткової системи, ендемічної атаксії у тварин. Калій, який надходить з добривами, є сильним антагоністом інших лужних і лужноземельних елементів. Внесення концентрованих калійних добрив може спричиняти зміни інтенсивності використання рослинами натрію, кальцію та магнію. Збіднення кормів на магній призводить до гіпомагнієвої тетанії – небезпечного захворювання тварин. Частота випадків залежить від співвідношення калію до суми кальцію і магнію, яке не повинно перевищувати 1,4.

Від доз азотних добрив, насамперед, залежить вміст нітратів в овочевих і кормових культурах. Першим проміжним продуктом відновлення нітратів є нітрити. Рослини звичайно не страждають від надлишку нітратів І нітритів, але ці сполуки доволі токсичні для тварин І людини, особливо нітрити, їхня токсичність у 10 разів вища за нітрати. Слід підкреслити, що у нормальних здорових рослинах нітрити й нітрати у вільному стані не нагромаджуються. При надходженні у рослини вони відновлюються під впливом нітрат- та нітритредуктази. Одержана проміжна речовина – гідроксиламін або аміак, зв'язуються з органічними кислотами, які перетворюються на амінокислоти. Нітрати й нітрити є попередниками потенційних канцерогенів N-нітрозосполук. Епідеміологічними дослідженнями доведено зв'язок між інтенсивністю застосування азотовмісних добрив та рівнем смертності від раку шлунка. Низка експериментальних даних свідчить про канцерогенну небезпеку малих доз нітратів і нітритів у разі систематичного та тривалого їх надходження до організму.

Застосування мінеральних добрив може призвести до нагромадження у рослинах небезпечних для здоров'я ВМ, хоча дані щодо забруднення рослинної продукції ВМ внаслідок застосування мінеральних добрив носять суперечливий характер.

Результати досліджень, проведених у дослідному господарстві ННЦ «Інститут ґрунтознавства та агрохімії» УААН «Комунар» на чорноземі типовому важкосуглинковому, свідчать що різні системи застосування добрив неоднаково впливають на вміст у сільськогосподарській продукції ВМ. При зростанні сумарної кількості мінеральних добрив підвищується вміст ВМ у рослинах – вміст свинцю у коренеплодах буряку цукрового сягав 0,357 мг/кг, що перевищувало рівень ГДК. Близьким до рівня ГДК був вміст свинцю у зерні гороху. Вміст свинцю і кадмію у зерні кукурудзи, гречки, жита озимого був на рівні ГДК або дещо його перевищував.Мінеральні добрива, порівняно з органічними та меліорантами, сприяють активнішому переходу ВМ у рослини.

Поряд з проблемою впливу мінеральних добрив (МД) на нагромадження ВМ, заслуговує на увагу дія МД на нагромадження фтору сільськогосподарськими рослинами. Встановлено тенденцію до меншого використання рослинами фтору із гранульованих добрив порівняно з порошкоподібними. Рослини засвоюють фтор здебільшого із фосфорних добрив, одержаних із фосфоритів, ніж з добрив із апатитів. Вапнування сприяє зниженню надходження фтору із ґрунту і добрив у рослини. При внесенні в ґрунт суперфосфату в дозі 60 кг/га, кількість фтору становила 0,023–0,029% у сухому ґрунті, а в овочах і плодах – 0,10–0,39 мг/кг сирої речовини. При внесенні 90 кг/га Р2О5 вміст фтору у ґрунті збільшився до 0,034%, а в продукції підвищився до 0,48 мг/кг. При внесенні фосфоритного борошна у дозі 600 і 1000 кг/га Р2О5 вміст фтору в бульбах картоплі становив 0,7–0,8 мг/кг (у рослинах контрольного варіанту – 0,5–0,6 мг/кг сухої речовини). Заслуговують на особливу увагу питання нагромадження рослинами радіоактивних елементів при застосуванні мінеральних добрив.

Встановлено, що сільськогосподарські культури, вирощені у звичайних умовах, можуть містити 0,0026–0,02 мг/кг урану-238. Ці кількості урану достатньо низькі, щоб становити загрозу для людини і тварин. Але, у добривах, що містять уран, як правило, присутній продукт розпаду – радій-226 і рівновага у добривах може бути зміщена у бік останнього. Доступність радію, що входить до складу мінеральних добрив, у кілька разів перевищує доступність його з ґрунту. Дослідження проведені на дерново-підзолистому піщаному ґрунті з рівнем забруднення 250 Кі/км2за радіоактивним цезієм показали, що окремі види мінеральних добрив істотно впливали на поглинання радіоактивного цезію ячменем і пшеницею озимою. Внесення аміачної селітри у дозі N120 кг/га сприяло підвищенню інтенсивності вбирання l37Cs удвічі і більше. Застосування гранульованого суперфосфату РІ20 зменшило концентрацію l37Cs на 13%. Внесення 40% калійної солі КС1 знизило надходження 137Cs у 1,9–2,3 раза. При внесенні повного мінерального добрива нагромадження радіоактивного цезію у зерні було на 8%

3. Агроекологічна характеристика основних видів мінеральних добрив

З агроекологічної точки зору, важливими для оцінки можливої негативної дії мінеральних добрив на довкілля є: кількісний та якісний склад мінеральних добрив, у тому числі домішок; особливості впливу на ґрунтовий комплекс і, в тому числі на кислотно-основні властивості ґрунтового розчину; процеси вилуговування та міграції біогенних елементів та токсикантів; активність мікробіологічних та біохімічних процесів у ґрунті; вплив на якість сільськогосподарської продукції.

Мінеральні добрива – це екзогенні хімічні сполуки, для оцінки їхнього впливу на природне середовище та людину використовують загальноприйняті методи. Вивчення можливої негативної дії хімічних сполук, у тому числі мінеральних добрив, входить до завдань токсикології – науки про шкідливу дію на людину, тварини й рослини хімічних сполук, що надходять із різних об'єктів навколишнього середовища.

Алгоритм проведення агроекологічної оцінки мінеральних добрив за впливом на ґрунтову систему. Рівень небезпечного впливу мінерального добрива на ґрунтову систему визначають такі основні фактори:

• якісний склад добрива – вміст біохімічне активних і педохімічно активних речовин, які здатні негативно впливати на агроекосистему;

• кількість потенційно небезпечних речовин, що буде надходити з добривом до ґрунтової системи. Цей показник буде залежати, як від вмісту небезпечних речовин у добриві, так і від дози та періодичності застосування добрива;

• ґрунтово-кліматичні умови застосування добрива, які можуть сприяти проявлянню негативних властивостей добрива або, навпаки, зменшувати його негативний вплив на агроекосистему.

У ході експерименту встановлюють найбільш «вузьке» місце і за відповідними екотоксикологічними показниками визначають гранично допустимий рівень внесення мінерального добрива, який не спричинить руйнації адаптаційного потенціалу елементів екосистеми і забруднення навколишнього середовища.

Оскільки до складу мінеральних добрив входять хімічні речовини з певним кумулятивним ефектом, доцільно, крім максимально рекомендованих доз внесення мінеральних добрив, враховувати можливість сумарного нагромадження речовин у ґрунті і досліджувати дози у кілька разів вищі за рекомендовані.

Загальний алгоритм проведення агроекологічної оцінки мінеральних добрив за впливом на ґрунтову систему представлено на рис. 4.4.

При вивченні адитивних ефектів, ступінь стійкості агроекосистеми щодо хімічних речовин-забруднювачів оцінюють для конкретної речовини, джерелом якої може виступати мінеральне добриво. При цьому розрізняють (за М. Глазовською):

– педохімічно активні речовини, які створюють кислотно-основні та окисно-відновні умови в ґрунті і впливають таким чином на загальний стан ґрунтової системи